集水花壇組合工程對農(nóng)村初期徑流的污染物削減效果分析

張迎穎,姜智繪,徐佳兵,宋雪飛,王 巖,聞學政,劉海琴,張志勇①

〔1.江蘇省農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部長江下游平原農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室,江蘇 南京 210014;2.常州市武進區(qū)前黃水利(務)站,江蘇 常州 213172〕

農(nóng)村集中居住區(qū)降雨徑流的污染來源主要有直接降雨、沉積物沖刷、生活污染、屋面防水材料分解污染、交通源污染等[1-5]。在降雨徑流形成過程中普遍存在初期沖刷效應,即在場次降雨過程中初期徑流中的污染物濃度遠高于中后期[6-9]。汪楚喬等[3]對太湖沿岸宜興市農(nóng)村降雨徑流中的污染物進行監(jiān)測研究,發(fā)現(xiàn)4種不同下墊面(屋面、庭院、道路和自留地)徑流中TN、TP、COD和SS的平均濃度分別為2.20～8.59、0.07～2.96、52.77～133.94和55.02～935.65 mg·L-1。李青云[5]的研究顯示,北京市榆林村實施雨污分流制,其地表徑流中TN、TP、COD和SS的平均濃度分別為4.73、0.37、281.97和72.57 mg·L-1,且40%～50%的污染負荷由占總徑流量30%的初期徑流所運移。羅專溪等[9]發(fā)現(xiàn),村鎮(zhèn)降雨徑流中污染物濃度峰值出現(xiàn)在流量峰值之前,約40%的污染負荷出現(xiàn)在占總徑流量30%的初期徑流中。因此,為了節(jié)約處理成本,可根據(jù)初期徑流量確定污染處理設施的適宜規(guī)模,重點對農(nóng)村集中居住區(qū)初期徑流中的污染負荷加以控制與削減。

降雨初期徑流的處理方法主要包括源頭減量、過程攔截和末端凈化3個方面。其中源頭減量包括初期雨水棄流、地面滲透材料鋪設、綠色屋頂?shù)?過程攔截主要利用綠色植被的截留過濾作用,包括植草排水溝、植被緩沖帶、雨水花園等;末端凈化主要將徑流排入生物滯留池、生態(tài)濕地及污水處理廠進行深度凈化[10-11]。考慮到初期降雨徑流具有空間異質(zhì)性、高沖擊負荷性和高污染性等特點[3-5],筆者研發(fā)了“沉降池-調(diào)節(jié)池-集水花壇”的組合工藝,通過管道將農(nóng)村集中居住區(qū)不同下墊面的降雨徑流混合匯流至組合工程中,可在一定程度上解決空間異質(zhì)性的問題;工藝前段的沉降池與調(diào)節(jié)池的容積較大,能夠在初期大到暴雨時短時間內(nèi)蓄存大量高濃度污染物,具有抗沖擊負荷的能力;工藝后段的集水花壇主要依靠植物、微生物及基質(zhì)的聯(lián)合作用,實現(xiàn)對初期徑流中高濃度污染物的攔截與凈化。但是在降雨徑流生態(tài)處理設施的長期運行中常常會面臨干旱少雨期植物因缺水干枯甚至死亡的問題,這就需要提供除了降雨徑流以外的其他水源。

筆者在常州市武進區(qū)前黃鎮(zhèn)運村新運小橋浜東南側(cè)構建了“沉降池-調(diào)節(jié)池-集水花壇”生態(tài)處理技術示范工程,該處除了豐水期的初期降雨徑流,還有少量工廠污水匯入,可為生態(tài)處理工程中植物的生長提供充足的水分。開展了為期13個月的持續(xù)采樣監(jiān)測,分析該組合工藝對于農(nóng)村降雨初期徑流中污染物及區(qū)域少量排水的凈化效果,估算該工程對所收集的匯水面積上污染負荷的削減貢獻,以期為農(nóng)村集中居住區(qū)徑流污染治理提供技術選擇與數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗工程概況

試驗地點位于江蘇省常州市武進區(qū)前黃鎮(zhèn)運村新運小橋浜附近(31°33′45.49″ N,119°58′48.21″ E)。常州屬于亞熱帶濕潤季風氣候區(qū),四季分明,年均氣溫約15.8 ℃;雨量充沛,年均降水量為1 091.6 mm;春夏氣溫高,降雨較多;秋冬氣溫低,降雨較少;全年日照總時數(shù)達1 970.2 h,與我國同緯度的其他地區(qū)相比日照充足[12]。為了削減新運小橋浜的入河污染負荷,在其東南側(cè)農(nóng)村集中居住區(qū)構建集水花壇組合凈化工程。該工程主要收集約6.00 hm2匯水面積上的初期地表徑流,同時區(qū)域內(nèi)的橋梁廠冷卻水及少量工廠生活污水會通過集水管道匯入組合工程。

如圖1所示,集水花壇組合凈化工程由沉降池、調(diào)節(jié)池與集水花壇3個部分組成:沉降池用于儲存初期徑流并沉降顆粒物,其中布設兩缸睡蓮(Nymphaea)構建生態(tài)景觀,布設2組漂浮植物浮床(4 m×2 m),5—10月種植耐污性強的水葫蘆(Eichhorniacrassipes)、水浮蓮(Pistiastratiotes),初始投放密度為3 kg·m-2;11月—次年4月更換為耐寒的銅錢草(Centellaasiatica)、綠狐尾藻(Myriophyllumelatinoides),初始投放密度均為5 kg·m-2;調(diào)節(jié)池中布設4組漂浮植物浮床(4 m×2 m),植物設置同沉降池,主要用于調(diào)節(jié)水體pH值,并利用高生物量植物吸收水體污染物;集水花壇參考HJ 2005—2010《人工濕地污水處理工程技術規(guī)范》和《人工濕地設計規(guī)范》,花壇內(nèi)基質(zhì)層平均厚度約60 cm,進水區(qū)和出水區(qū)沿著水流方向分別設置1.00 m寬的粗粒料,鋪設20～30 cm加氣混凝土,厚度約60 cm;主體區(qū)設置7.90 m寬的細粒料,其中底層為10～20 cm粒徑陶粒加氣混凝土,厚度約30 cm;中層為3～5 cm粒徑陶粒,厚度約15 cm;上層為5～6 cm粒徑石膏塊,厚度約15 cm?；▔韺愉佋O當?shù)赝寥?厚度約15 cm?；▔瘍?nèi)種植挺水植物西伯利亞鳶尾(Irissibirica),種植密度為20株·m-2。

集水花壇組合工程的進水通過提升井和水泵進行控制。水泵的設計流量為30 t·h-1,設有回流管,正常運行流量約25 t·h-1;水泵安裝于提升井內(nèi),提升井內(nèi)設有溢流管和液位控制裝置,液位控制裝置的設定液位低于溢流管液位。在干旱少雨時節(jié)利用液位控制裝置來控制進水,進水來源于附近的少量工廠污水,當井內(nèi)液位到達預設液位時水泵自動啟動,當液位低于預設液位時水泵自動關閉。雨季利用時控裝置設定水泵工作時間,初期地表徑流匯入提升井,當達到設定液位時水泵自動啟動,按照大雨50 mm產(chǎn)生的集水區(qū)初期徑流量計,水泵連續(xù)運行時間4 h后自動關閉,后期的雨水徑流通過溢流管排出,時控裝置設為每24 h啟動1次。重現(xiàn)期為一年一遇的大暴雨時,提前設置水泵連續(xù)運行時間,延長至13 h。雨季與旱季之間不同的進水模式通過打開和關閉時控裝置來切換。

根據(jù)江蘇省住建廳《關于對常州市暴雨強度公式的審核意見》(蘇建函城[2013]273號)和常州市政府《關于常州市暴雨強度公式的批復》(常政復[2013]27號)文件,常州市暴雨強度公式為

(1)

式(1)中,i為降雨強度,mm·min-1;t為降雨時間,min;TM為重現(xiàn)期,a。該公式主要適用于常州市主城區(qū)及太滆地區(qū),沿江地區(qū)(新北區(qū)孟河、春江鎮(zhèn))應考慮1.12的系數(shù)。取重現(xiàn)期為1 a,降雨歷時為60 min,計算出暴雨強度為0.61 mm·min-1,取降雨前15 min為初期徑流,計算出約6.00 hm2匯水面積上單次暴雨初期徑流量為329.40 m3。如圖1所示,集水花壇組合工程水深一般為0.75～0.80 m,有效容積為375.31～413.98 m3,可容納并處理一年一遇的暴雨初期徑流。

1.2 樣品采集與分析

集水花壇組合工程建成并試運行1個月后,于2019年12月—2020年12月進行采樣監(jiān)測,共采集16次水樣。采樣點設置在工程進水井(A點)、沉降池出口(B點)、調(diào)節(jié)池出口(C點)、集水花壇出口(D點)?，F(xiàn)場監(jiān)測的水樣指標有水溫、pH值、溶解氧(DO)濃度,采集水樣帶回實驗室盡快完成化學分析,監(jiān)測的指標包括TN濃度、NH4+-N濃度、NO3--N濃度、TP濃度、CODCr和SS濃度。水溫、pH值和DO濃度采用YSI professional plus水質(zhì)監(jiān)測儀(維賽儀器北京有限公司)現(xiàn)場測定。TN、NH4+-N、NO3--N、TP濃度采用荷蘭SKALAR公司的AutoAnalyzer3 Applications流動分析儀測定,CODCr采用快速消解分光光度法測定,SS濃度采用重量法測定。

1.3 數(shù)據(jù)分析方法

試驗數(shù)據(jù)取3個重復樣品的平均值,由均值±標準差表示,數(shù)據(jù)分析與統(tǒng)計處理采用Origin 8.0和SPSS 16.0。采用獨立樣本T檢驗對比分析集水花壇組合工程進水口水質(zhì)指標之間的差異,對各主要污染物的沿程總削減率之間進行雙變量(Bivariate)相關性分析。

各污染物的沿程總削減率均采用以下公式計算:

R=(CA-CD)/CA×100%。

(2)

式(2)中,R為沿程總削減率,%;CA為進水口的污染物濃度,mg·L-1;CD為集水花壇出水口的污染物濃度,mg·L-1。

然而，近年來國產(chǎn)陶瓷在國際市場上一直保持著數(shù)量上（我國日用陶瓷總產(chǎn)量約占世界總產(chǎn)量的65%～70%）的大國地位，但從總體水平上看是大而不強（出口日用陶瓷平均單件換匯僅為0.21 美元，遠遠低于世界平均單件出口價格1 美元以上的水平，為英國、日本的 1/7，法國的 1/3），與國際先進水平相比還有較大的差距。隨著我國物質(zhì)生活和文化生活的不斷發(fā)展提高，人們對高檔有品質(zhì)的日用陶瓷產(chǎn)品的需求也大大地提高了，這無疑給我過日用陶瓷產(chǎn)品發(fā)展帶來了新的發(fā)展空間和契機，同時也對我國日用陶瓷產(chǎn)品設計提出了新的挑戰(zhàn)和更新更高的要求。

2 結果與分析

2.1 集水花壇進出水水溫、pH值和DO濃度對比

如表1所示,受氣溫影響,2019年12月—2020年3月、2020年10—12月集水花壇組合工程出水口水溫低于或等于進水口;2020年4—9月組合工程出水口水溫略高于進水口。大部分采樣時間組合工程出水口pH值高于進水口,可能是因為集水花壇基質(zhì)中鋪設了少量的加氣混凝土,使得水體pH值有所升高。

總體說來,組合工程出水口水體DO濃度均顯著高于進水口(P<0.05),表明植物光合作用產(chǎn)生的氧氣通過植株通氣組織向水體輸送;2020年6—9月組合工程出水口水體DO出現(xiàn)過飽和現(xiàn)象,可能是由于沉降池與調(diào)節(jié)池中出現(xiàn)水綿,其光合作用向水體輸送了過量的氧氣。

2.2 集水花壇組合工程對氮的削減效果

如圖2所示,集水花壇組合工程進水口ρ(TN)變化范圍為1.36～6.45 mg·L-1,對TN的沿程總削減率為23.5%～63.2%,其中2020年4—9月TN的沿程總削減率較高,均值約為44.3%;2019年12月—2020年3月和2020年10—12月較低,均值約為31.3%。由于氣溫變化,水生植物與微生物的生理活動表現(xiàn)出活躍或者抑制,進而對組合工程的TN削減效果產(chǎn)生影響。2020年6月15日,由于暴雨徑流的瞬時沖刷,使得組合工程出水口TN濃度高于進水口(P<0.05)。2020年3月25日,采樣點C(調(diào)節(jié)池出水口)TN與NH4+-N濃度均出現(xiàn)異常高值,可能是降雨帶入外源污染物,但經(jīng)過集水花壇凈化后兩者濃度均低于進水口。

集水花壇組合工程進水口ρ(NH4+-N)為0～1.98 mg·L-1,2020年6月15日,由于暴雨的稀釋作用,進水口未檢出NH4+-N。組合工程對NH4+-N的沿程總削減率為3.7%～94.0%,均值為47.7%。2020年3月25日和8月28日,NH4+-N的沿程總削減率均處于最低水平,可能是因為雷雨天氣水體DO濃度較低,制約了微生物的硝化過程,降低了NH4+-N的凈化效果。2002年5月28日、6月12日和8月14日,組合工程NH4+-N的沿程總削減率處于最高的水平,此時溫度適宜,植物旺盛生長,可直接吸收水體NH4+-N。

集水花壇組合工程進水口ρ(NO3--N)為0.34～2.19 mg·L-1,對NO3--N的沿程總削減率為 9.1%～48.4%,均值約為29.0%。其中2020年6月15日,受暴雨徑流沖刷影響,組合工程出水口NO3--N濃度明顯高于進水口(P<0.05)。2020年5月28日和8月14日,組合工程出水口NO3--N濃度均略高于進水口,差異不顯著(P>0.05),可能是由于進水中NO3--N濃度較低;且在天氣晴朗、氧氣充足的條件下,水中NH4+-N及有機氮被硝化細菌轉(zhuǎn)化為NO3--N,使其出水口濃度略有升高?？傮w上,組合工程對于NO3--N的沿程總削減率低于NH4+-N,可能是因為水體不同形態(tài)氮之間存在相互轉(zhuǎn)化,且進水pH值呈弱堿性,有助于植物對NH4+-N的吸收。

2.3 集水花壇組合工程對TP、CODCr和SS的削減效果

如圖3所示,2020年5—8月為雨季,受到雨水徑流稀釋作用影響,進水口ρ(TP)較低,為0.26～0.40 mg·L-1;除了6月15日(暴雨)以外,出水口為0.21～0.30 mg·L-1;TP的沿程總削減率較低,變化范圍為14.6%～25.0%,均值為21.0%。2019年12月—2020年4月和2020年10—11月進水口ρ(TP)為0.17～0.70 mg·L-1;TP的沿程總削減率較高,為30.3%～61.0%,均值為45.7%?？梢?當進水TP濃度較高時,在基質(zhì)吸附與植物吸收等作用下組合工程對TP表現(xiàn)出較好的凈化效果;當進水TP濃度很低時,雖然沿程總削減率降低,但出水TP濃度達到地表水Ⅳ類水標準。

圖3 集水花壇組合工程中TP濃度、CODCr和SS濃度變化情況及沿程總削減率

集水花壇組合工程進水口ρ(SS)為14.67～83.00 mg·L-1,對SS的沿程總削減率為18.9%～74.3%,均值為43.1%。2020年6月15日,受到暴雨沖刷影響,出水口SS濃度略高于進水口(P>0.05);2020年10月26日出現(xiàn)了沉降池出水口(B點)SS濃度出現(xiàn)異常高值,達116.67 mg·L-1,可能有外源污染物匯入?？傮w來說,懸浮物的去除主要通過物理沉降、基質(zhì)吸附攔截等作用完成,因此氣溫對SS的削減效果無明顯影響。

2.4 主要污染物沿程總削減率之間的相關性

對集水花壇組合工程各主要污染物的沿程總削減率進行Bivariate相關分析,如表2所示。

表2 集水花壇組合工程中主要污染物沿程總削減率之間的相關系數(shù)

其中,TN與NH4+-N的沿程總削減率之間呈極顯著正相關(P=0.001),TN與NO3--N的沿程總削減率之間相關性不顯著(P>0.05),表明組合工程中TN的凈化過程與氨氮密切相關。CODCr與SS的沿程總削減率之間呈極顯著正相關(P=0.005),表明組合工程中有機物的凈化過程與懸浮物相關;而TP與SS的沿程總削減率之間相關性不顯著(P>0.05),表明組合工程進水中磷主要以溶解態(tài)磷的形式存在。

2.5 集水花壇組合工程對初期徑流污染負荷的削減量估算

參照文獻[13-14],按照下式計算集水區(qū)的年地表徑流總量。

Qm=10-3α×ψ×R×A。

(3)

式(3)中,Qm為集水區(qū)的年地表徑流總量,m3·a-1;α為修正徑流系數(shù);ψ為集水區(qū)綜合徑流系數(shù);R為集水區(qū)多年平均降雨量,mm;A為集水區(qū)地表面積,m2。

根據(jù)氣象資料,常州地區(qū)的年降雨量為1 091.6 mm,按照GB 50013—2006《室外排水設計規(guī)范》,集中居住區(qū)建筑密集區(qū)的徑流系數(shù)取值0.85,徑流修正系數(shù)取0.9,組合工程集水區(qū)面積約6.00 hm2,計算該區(qū)域年地表徑流總量約為50 104.44 m3·a-1。假定1 a中場次降雨持續(xù)時間均值為6 h,前15 min產(chǎn)生的徑流為降雨初期徑流[15-16],估算本工程集水區(qū)的年初期徑流總量約為2 087.69 m3·a-1。如表3所示,根據(jù)采樣監(jiān)測的集水花壇組合工程進水口徑流、排水污染物濃度及污染物沿程總削減率,估算初期徑流的年污染負荷及削減量,可知集水區(qū)初期徑流中TN、TP和CODCr的年污染負荷分別為6.37、0.86 和62.69 kg,集水花壇組合工程對初期徑流中TN、TP和CODCr的年削減量分別為2.49、0.29和20.94 kg。

表3 集水花壇組合工程的初期徑流年污染負荷及削減量

按照大雨50 mm在集水區(qū)形成的初期徑流量,集水花壇組合工程水泵單次連續(xù)運行約4 h,單次進水量為100 m3,則水力停留時間約3.75 d,假設1 a中均按照此方式運行,則全年進水量為9 733.33 m3·a-1。根據(jù)此進水量核算,則組合工程對初期徑流中TN、TP和CODCr的年削減量為11.72、1.33和98.50 kg,高于依據(jù)年降雨量估算的數(shù)值。而組合工程實際運行時并非每天都有降雨,且降雨量并不恒定;在旱季少雨時節(jié),利用水泵抽取附近橋梁廠的冷卻水及少量生活污水,以保證植物正常生長所需的水量供應。因此,根據(jù)水泵運行時間,核算的組合工程年削減量中除了初期徑流中帶入的污染物,還有其他生活源、生產(chǎn)源的污染物匯入。另外,組合工程前端的沉降池和調(diào)節(jié)池主要作用是抗沖擊負荷,在暴雨時可以承接較多的雨水徑流,所以組合工程的水力停留時間隨著降雨量(或進水量)的不同處于持續(xù)變化中。

3 討論

與生物滯留系統(tǒng)類似,集水花壇組合工程對降雨徑流中氮的去除途徑主要包括植物吸收、微生物固定、吸附沉淀、完全以及不完全反硝化產(chǎn)氣等[17-18]。該試驗中,組合工程對TN的沿程總削減率均值為39.1%,與前人的研究結論接近[19-21]。SPSS分析顯示,TN與NH4+-N的沿程總削減率呈極顯著正相關,表明組合工程中TN的去除機理與NH4+-N類似,主要依靠植物吸收轉(zhuǎn)化[22]和基質(zhì)吸附[23]。傳統(tǒng)的生物滯留系統(tǒng)內(nèi)不設置缺氧區(qū),反硝化脫氮功能缺失,使其對TN和NO3--N的控制穩(wěn)定性低于NH4+-N[18];而集水花壇基質(zhì)層自上而下可形成好氧-厭氧-缺氧的環(huán)境,有助于反硝化脫氮過程的發(fā)生,使其TN和NO3--N的削減效果比較穩(wěn)定。組合工程對NO3--N的沿程總削減率達到29.0%,而非前人研究的削減率為負值[19-20]。溫度越高,硝化反應速率越快,出水硝態(tài)氮濃度越高[24-25]。2020年5月28日和8月14日,組合工程出水硝態(tài)氮濃度略高于進水,采樣時為晴天,氣溫較高,且相應的氨氮沿程總削減率為89.5%～92.1%,也印證了溫度對于氮轉(zhuǎn)化過程的影響。

與人工濕地及生物凈化塘類似,集水花壇組合工藝對磷的去除主要依靠基質(zhì)的吸附與攔截作用[26],而植物吸收和微生物降解的貢獻相對較低[27-28]。組合工程對TP的沿程總削減率均值為33.3%,低于前人的模擬試驗結果[29-30]。分析原因主要在于組合工程進水口ρ(TP)均值為0.38 mg·L-1,遠低于模擬試驗(3.80～5.90 mg·L-1);另外,工程運行中徑流或排水的瞬時處理量較大,不同于模擬試驗中的少量污水。pH值的變化對基質(zhì)吸附有顯著影響,試驗水體pH值呈堿性(表1),則PO43-容易與基質(zhì)中含鈣化合物電離產(chǎn)生的鈣離子發(fā)生反應,生成磷酸鈣沉淀[31]。集水花壇組合工程對CODCr的沿程總削減率均值為33.4%,與葛銅崗等[32]在高水力負荷條件下的試驗結論接近。SPSS分析顯示,CODCr與SS的沿程總削減率呈極顯著正相關,表明組合工程中有機物的去除過程與懸浮物相關,主要依靠顆粒沉降、基質(zhì)攔截等作用留存在系統(tǒng)內(nèi)。而工程中種植了一定密度的水生植物,其發(fā)達的根系形成了較大的比表面積,為微生物附著提供了適宜的生長環(huán)境[33],能夠充分發(fā)揮微生物的降解作用,有助于徑流或排水中有機物的削減。

場次降雨的自然屬性決定了徑流收集處理系統(tǒng)干濕交替的運行條件[18]。長期干旱無降雨的狀況對于徑流收集處理系統(tǒng)中的濕生植物及微生物非常不利。鑒于試驗當?shù)氐膶嶋H情況,試驗中的集水花壇組合工程不僅能夠收集雨季的初期地表徑流,在干旱少雨時期仍然有附近的橋梁廠冷卻水及少量生活污水匯入,從而為濕生植物及微生物提供了充足的水源,同時也在組合工程中形成了長期的淹沒區(qū)。HSIEH等[34]研究發(fā)現(xiàn),在生物滯留系統(tǒng)底部設置淹沒區(qū),可提高徑流中硝態(tài)氮的去除效果;PALMER等[35]研究發(fā)現(xiàn),設置淹沒區(qū)的生物滯留系統(tǒng)對硝酸鹽的削減率比對照高出38.0%,這可能是組合工程中硝態(tài)氮沿程總削減率均值達到29.0%,而不是負值的原因所在。ZHANG等[36]發(fā)現(xiàn)淹沒區(qū)單元可提高9%～18%的植物生物量;同時,植物光合作用產(chǎn)物可通過根沉積作用轉(zhuǎn)移到地下,其根系分泌物及根系物質(zhì)分解產(chǎn)物均可成為系統(tǒng)碳源,從而提高系統(tǒng)的反硝化能力[18,37]。這意味著組合工程中淹沒區(qū)的存在既提高了植物的生物量及氮磷吸收量[36],也為微生物反硝化提供厭氧環(huán)境及可持續(xù)碳源[18,37],進而促進了徑流或排水中氮磷污染物的削減。

關于農(nóng)村初期徑流處理的規(guī)模化工程研究較少。劉臻[38]采用占地面積2 500 m2的多功能塘-梯級人工濕地處理老城區(qū)初期地表徑流,對徑流中TN、NH4+-N的去除率與該研究接近,對TP、CODCr的去除率略高于該研究,分析原因主要在于該梯級人工濕地采用了較為復雜的工藝,由“序批式濕地+垂直流濕地+潛流濕地”等5個濕地組成,填料用量大,對顆粒物的攔截效果強,進而提高了對TP和CODCr的去除效果。宋探[39]開展了占地700 m2的人工濕地處理低污染河湖水體的試驗研究,對水體TN、NH4+-N和CODCr的平均去除率與該研究結果接近,對TP的平均去除率略高于該研究,分析原因,人工濕地試驗進水TP質(zhì)量濃度(0.42～1.25 mg·L-1)高于該組合工程進水(0.26～0.40 mg·L-1),而TP濃度越低,處理難度越大,使得該研究中TP的沿程總削減率略低。李榮濤等[40]對比了潮汐流人工濕地與曝氣人工濕地對低污染水的凈化效果,表明曝氣可提高TN、NH4+-N的去除率,而潮汐流運行方式可提高CODCr的去除率;因此,也可考慮在集水花壇組合工程的調(diào)節(jié)池中增加太陽能曝氣設施,或采用間歇落干的運行方式,以便提高對初期徑流中污染物的削減效果。

影響污染負荷的因素比較多,主要有降雨量、降雨強度、不同下墊面的污染程度等。該研究集水區(qū)初期地表徑流中TN和TP的污染負荷分別為1.06和0.14 kg·hm-2·a-1,與高斌等[41]的研究結果接近。CODCr的污染負荷為10.45 kg·hm-2·a-1,遠低于李松波等[42]的研究結果。場次降雨徑流污染物平均濃度(EMC)通常取場次降雨徑流全過程樣品污染物質(zhì)量濃度的流量加權平均值[41-43]。由于該研究未開展場次降雨全過程樣品采集,且進水中除了降雨時的初期地表徑流,還有集水區(qū)的其他排水,因此選取了16次采樣的平均值用于估算污染負荷的污染物濃度。雖然集水花壇組合工程削減了初期地表徑流及排水中約33.3%～39.1%的污染物,其出水中仍然含有少量的污染物。組合工程出水可用于中水回用,例如園林灌溉、車輛沖洗、道路沖洗等,從而降低直接排入自然水體的污染負荷。另外,針對集水花壇組合工程凈化效率仍然較低的問題,后續(xù)將開展相關研究,例如篩選與馴化適應性更廣的濕生植物品種、篩選與配置吸附效果更好的基質(zhì)種類、解決基質(zhì)飽和與堵塞問題以及探討植物根系作為反硝化碳源的可行性等,以便進一步提升其凈化效率。

4 結論

(1)集水花壇組合工程對TN、NH4+-N、NO3--N、TP、CODCr和SS的沿程總削減率均值分別為39.1%、47.7%、29.0%、33.3%、33.4%和43.1%。暴雨徑流對集水花壇組合工程的沖刷效應明顯,2020年6月15日(暴雨),除了CODCr的沿程總削減率為5.8%及NH4+-N濃度未檢出以外,其余污染物指標出水口濃度均高于進水口。

(2)TN的削減過程與NH4+-N呈極顯著相關(P<0.01),主要依靠植物吸收和基質(zhì)吸附;進水中TP主要以溶解態(tài)磷的形式存在,其削減主要依靠基質(zhì)吸附攔截;CODCr的削減過程與SS呈極顯著相關(P<0.01),主要依靠顆粒沉降、基質(zhì)攔截和微生物降解。組合工程中存在淹沒區(qū),有助于增加水生植物生物量,提高系統(tǒng)的反硝化能力,進而促進徑流或排水中氮磷污染物的削減。

(3)按照年降雨量進行估算,組合工程對集水區(qū)初期地表徑流或排水中TN、TP和CODCr的年削減量分別為2.49、0.29和20.94 kg·a-1,工程出水可用于中水回用。后續(xù)需加強集水花壇組合工程小型化、標準化、凈化效能及抗沖擊負荷能力提升的研究,以便在太湖流域農(nóng)村集中居住區(qū)進一步推廣應用。

致謝：感謝江蘇省農(nóng)業(yè)科學院楊林章研究員、東南大學呂錫武教授在示范工程建設初期給予的指導;感謝宜興市耀華環(huán)保設備有限公司余校華、范玲超、余靜在示范工程建設過程中給予的幫助;感謝常州市武進區(qū)前黃鎮(zhèn)原人大主席姚國強、原副鎮(zhèn)長孫俊、環(huán)?？瓶崎L符偉和運村村黨委副書記王華敏等在試驗過程中給予的支持與幫助。